濱海濕地消浪服務(wù)空間分布特征
——以上海市崇明島為例

林世偉,馬煜曦,薛力銘,江 燦,李秀珍,*

1 華東師范大學(xué)河口海岸學(xué)國家重點實驗室, 崇明生態(tài)研究院, 上海 200241 2 長江三角洲河口濕地生態(tài)系統(tǒng)教育部/上海市野外科學(xué)觀測研究站, 上海 200241

IPCC第五次評估報告指出,由于海平面上升,全球沿海地區(qū)將遭受越來越多的不利影響,發(fā)生洪泛與海岸侵蝕的風(fēng)險遞增[1]。世界上1/3以上的人口生活在濱海地區(qū),一旦這些地區(qū)遭到破壞,將會給當?shù)氐木用窈徒?jīng)濟發(fā)展造成重大損失[2]。因此,制定可以適應(yīng)長期氣候變化的濱海防護策略是一項十分緊迫的任務(wù)[3- 4]。

鹽沼、紅樹林、海草床等濕地是濱海生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分,可以提供固碳、凈化水質(zhì)、生物多樣性保育、消浪等多種生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)[5]。研究表明,即使在風(fēng)暴潮情景下濱海濕地也可以發(fā)揮消浪、緩流作用[6- 7]。傳統(tǒng)結(jié)構(gòu)型工程的建造和維護成本較高,并且對自然生態(tài)系統(tǒng)有負面影響[2]。2004年以后,許多學(xué)者主張將基于生態(tài)系統(tǒng)的防護策略作為對結(jié)構(gòu)工程方法的重要補充,融入到未來海岸帶保護藍圖中[2, 8- 9]。然而,生態(tài)系統(tǒng)的消浪效度在不同時空環(huán)境下表現(xiàn)不盡相同,因此,需要深入理解濱海濕地消浪服務(wù)空間分布,才能對海岸帶空間發(fā)展規(guī)劃、生態(tài)修復(fù)資源分配等重要管理決策形成有效指導(dǎo)[3, 10-12]。

目前人類對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的產(chǎn)生缺乏足夠認識,加之海陸交界處基礎(chǔ)資料匱乏,一些大尺度的濱海防護功能評價以濕地面積或單位面積波高衰減度、經(jīng)濟價值代替指示[13-15],這種核算方法在進行尺度轉(zhuǎn)移時會產(chǎn)生誤差。盡管海岸帶工程領(lǐng)域?qū)W者較早開展了植物消波研究[16],但目前生態(tài)學(xué)家對于海洋物理環(huán)境的認知是不夠的[17]。濱海濕地的消波過程具有明顯的非線性特征[18- 21],這種非線性體現(xiàn)在植被帶邊緣通?？梢韵⒔^大部分的入射波能,例如在長江口地區(qū)只需要80 m寬的互花米草植被帶即可消散完入射波高,這個數(shù)值在世界其他地區(qū)甚至更低[21]。這意味著先鋒植被在其所屬景觀中對入射波浪的消減貢獻最大,位于先鋒植被后方的其他植被對消波的貢獻則較小。在評估濱海濕地消浪服務(wù)時融合其非線性特征十分必要[22],因為基于線性思維的評估結(jié)果會誘導(dǎo)管理者做出全部保留濕地或全部轉(zhuǎn)化為其他土地類型的決策,這對土地資源緊張的濱海地區(qū)來說并不是最佳的資源利用方式[23]。

生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)制圖是制定符合區(qū)域生態(tài)環(huán)境特征與可持續(xù)發(fā)展政策的有利工具[24]。已開展的濕地消浪研究多是小尺度的野外觀測實驗[10, 18]。同時,也有學(xué)者根據(jù)線性波理論提出植物消波模型[16]；如在剛性植物和規(guī)則波前提下,提出Kobayashi指數(shù)與Darlymple冪函數(shù)波高衰減模型[24- 25],并在此基礎(chǔ)上發(fā)展出不規(guī)則波與柔性植物相互作用的改進模型[19, 26]。這些模型主要應(yīng)用于斷面尺度的相關(guān)研究[23],僅有少數(shù)學(xué)者開展了區(qū)域尺度以上的消浪功能評估[12, 27],如Marsooli等[12]利用MDO模型探究了美國牙買加灣鹽沼濕地消浪功能,該模型計算過程復(fù)雜,需要充足的數(shù)據(jù)支持,不便大范圍推廣[28]。因此,需要發(fā)展一套相對簡易的消浪服務(wù)制圖手段來提高公眾對自然生態(tài)系統(tǒng)的重視。

以位于長江口的崇明島自然濱海濕地為例,基于線性波理論植物消波模型,提出一個相對簡易的GIS空間評估模型。從斷面向整個區(qū)域擴展,分別模擬了大、小潮升情景下崇明島環(huán)島濱海濕地消波服務(wù)的空間分布。研究嘗試回答以下科學(xué)問題：(1)崇明環(huán)島濱海濕地消波服務(wù)空間分布特征及其影響因素；(2)實際參與到消波服務(wù)的濕地景觀規(guī)模在不同潮升條件下的變化與空間分布特征；(3)不同濕地景觀類型的消波服務(wù)有何差異。研究結(jié)果可為沿海地區(qū)自然資產(chǎn)核算、濱海濕地保護與修復(fù)、土地利用政策制定提供科技支撐。

1 研究區(qū)概況

崇明島位于長江入?？?121°09′30″—121°54′00″E,31°27′00″—31°51′15″ N,圖1),總面積1267 km2。全島90%以上的土地高程在3.21 m到4.20 m之間(吳淞零點基準,下同)。環(huán)島主海塘總長220.9 km(含江蘇省興隆沙和永隆沙海塘)[29],受海洋和河流動力交互影響,南北大潮期間潮高差異接近30 cm,大潮時長江口南、北支表層水體鹽度差異超過26‰[30]。島嶼南岸邊灘多屬于侵蝕或微侵蝕型淤泥灘與草灘,而崇明島北岸與東灘中北部的絕大部分邊灘為穩(wěn)定和堆積型的粉砂-淤泥灘涂[31]。島上已調(diào)查到的植物種類達到31科74屬89種,典型代表為蘆葦(Phragmitesaustralis)、海三棱藨草(Scirpusmariqueter)與互花米草(Spartinaalterniflora),崇明東灘是全球候鳥遷徙路上的重要驛站,每年有290種約100萬只遷徙水鳥在此過境[32]。研究的評估范圍包括環(huán)島0 m等深線與海塘之間的所有自然潮灘濕地(圖1)。

圖1 研究區(qū)位置與具體岸段計算斷展示Fig.1 Geographical location of the study area, and transects and boundaries of shores involved in calculation

2 研究方法與數(shù)據(jù)

2.1 光灘與植被帶內(nèi)波浪傳播模擬

波浪在光灘上的衰減率根據(jù)Yang等[18]和史本偉等[33]的野外觀測實驗,將大、小潮升期間光灘上的波浪衰減率分別設(shè)為0.06%/m與0.12%/m。對于鹽沼部分,采用Kobayashi指數(shù)形式波高衰減模型來模擬波高在植被帶中的變化[25]：

Hx=Hoexp (-kvx)

(1)

式中,Ho與Hx為植被帶邊緣的入射有效波高與距離植被帶邊緣xm處的波高(m)；kv為衰減系數(shù)(m-1)。研究假設(shè)同種生態(tài)系統(tǒng)所處的高程相對一致,不同生態(tài)系統(tǒng)所處高程可能存在差異,暫不考慮波浪破碎以及陡坎、潮溝等復(fù)雜因素對消浪的影響[11, 34]。kv值受多種因素影響[34],綜合數(shù)據(jù)的可獲取性,本研究僅考慮水深與株高比值對kv的影響。通過收集全球各地不同鹽沼的野外觀測結(jié)果(植株高度、水深、以及波浪經(jīng)過植被帶前后的有效波高),經(jīng)公式(1)推算出不同kv值,將kv值與對應(yīng)的水深/株高比做非線性擬合,獲取kv值與水深/株高比的經(jīng)驗公式(R2=0.34,n=64)：

(2)

式中,waterdepth與plantheight分別表示水深與植物株高(m)。不同植物所處水深為潮高與植物生長高程之差,水深數(shù)據(jù)來源于近期長江口附近海圖中發(fā)布的多個水文站點資料,通過克里金插值可獲取沿岸任意位置的大潮升(spring rise)與小潮升(neap rise)數(shù)據(jù)。依據(jù)前人的調(diào)查[35],蘆葦、互花米草與莎草科植物生長最低高程分別為3.0、2.73、2.58 m,3種植物生長季的平均株高分別為2.8、2.03、0.41 m。

2.2 不同植被帶與光灘寬度提取

選取2018年長江口附近云量小于10%且處于較低潮位的Landsat 8 OLI/TIRS(2018- 7- 26)遙感影像,基于ENVI 5.3中的監(jiān)督分類識別不同濕地類型(莎草科植物、互花米草、蘆葦與光灘),最終分類精度大于80%。運用ArcGIS 10.4中Feature To Line工具進行面轉(zhuǎn)線,再經(jīng)人工矯正得到不同植被帶和光灘向海最遠分界線(圖1b)。采用數(shù)字岸線分析系統(tǒng)(DSAS 4.0)每隔200 m生成垂直于海塘的斷面(Transects),經(jīng)過篩選后保留918條,通過斷面統(tǒng)計不同類型植被帶的寬度[36]。

2.3 斷面尺度的消浪服務(wù)核算

2.3.1斷面初始入射有效波高估算

通過2.1、2.2中獲取的斷面和沿岸潮升數(shù)據(jù),提取每個斷面末端端點處的潮升數(shù)值。淺水環(huán)境中,每條斷面的入射有效波高通過公式(3)估算[20, 34]:

Hoffshore=0.3×Dwater_offshore

(3)

式中,Hoffshore和Dwater_offshore為初始入射有效波高與水深(m)。

2.3.2斷面消波高度與實際參與消波斷面寬度估算

本研究關(guān)注每條斷面最終消波高度以及實際參與消浪的景觀規(guī)模,在評估中遵循兩個原則：一,潮升條件是否能淹到斷面中每種植被帶。二,是否有波浪進入特定植被帶中。以光灘與蘆葦構(gòu)成的斷面為例介紹消波服務(wù)各要素核算方法：當光灘寬度足以消散所有波高時,無論潮高是否可以淹到蘆葦群落,蘆葦占據(jù)的斷面寬度不納入消波核算。當光灘寬度不滿足消波需求時,則要考慮潮升是否可以淹到蘆葦帶,即當潮高可以淹到蘆葦帶時,則通過公式(1)、(2)計算消散完剩余波高所需最低植被帶寬度,若該寬度大于蘆葦實際占據(jù)寬度,則認為該斷面不足以消散完所有波高,且該斷面所有景觀都參與消波。當潮高淹不到蘆葦帶時,則認為波浪只能在光灘上衰減,最終消散波高依據(jù)光灘波高衰減率計算,而剩余波浪可能直接與植被帶和光灘之間的陡坎碰撞,并且剩余植被帶不參與消浪。對于由3個以上不同生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成的斷面按上述算法進行類推。

2.3.3生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)綜合制圖

使用斷面初始端點將全島岸線分割成為多個相互連接的岸段,采用ArcGIS 10.4中Near工具獲取每個獨立岸段鄰近斷面的消浪信息和景觀結(jié)構(gòu)組成。采用公式(4)、(5)計算每個斷面的實際消波效率、實際參與消浪斷面的寬度占比。采用基本描述性統(tǒng)計分析所有斷面的潮高、入射有效波高、實際消波高度與實際消波斷面寬度、消波效度與實際消波斷面寬度比的數(shù)據(jù)分布。采用自然斷裂點法將所有的岸段消波指標分成5個等級,并統(tǒng)計處于該等級的岸段長度占環(huán)島岸線總長的比例。

(4)

(5)

2.4 不同濱海濕地景觀的消波服務(wù)特征

主要受潮灘高程和鹽度的限制,本地濕地植被具有由光灘-海三棱藨草/互花米草群落—蘆葦群落/互花米草群落演替的普遍特征[32]。本研究由海向陸將環(huán)島濕地景觀歸為7類,每一類景觀由單一或多個植被群落呈帶狀組合(表1)。使用箱線圖揭示7種濱海濕地景觀在大、小潮升條件下的實際消波高度、消波效度、實際參與消波斷面寬度分布及其差異。

表1 崇明環(huán)島不同岸段濱海濕地景觀類型與空間分布(平均值±標準誤)

3 研究結(jié)果

3.1 崇明環(huán)島濕地消浪服務(wù)的空間分布特征

大潮升下環(huán)島濱海濕地沿岸潮高與入射波高明顯大于小潮升,實際消波高度、實際消波效度比小潮升時分別提升0.4 m和23.2%(表2)。大、小潮升下,不同岸段實際消弱波高的空間分布相似,表現(xiàn)為崇明島北岸的實際消波高度要大于南岸,小潮升時僅有38.3%的岸段消波高度處于中等等級(0.82—1.07 m),而大潮升期間絕大部分(80.3%)岸段的消波高度均大于0.82 m(圖2)。小潮升時,消波效率與消波高度的空間分布十分相似。在大潮升下,南部除少數(shù)無植被覆蓋岸段外,其余岸段濕地的消波效率有明顯提升,但北岸提升不明顯,環(huán)島消波效率在80%以上的岸段長度比小潮升時多出約1倍。

表2 崇明環(huán)島濕地消波高度與效度基本統(tǒng)計

圖2 崇明環(huán)島濕地生態(tài)系統(tǒng)消波服務(wù)空間分布Fig.2 Spatial distribution of wave attenuation service from the wetlands around Chongming island括號中的數(shù)值代表處于該等級的消浪高度或效度的岸段長度占環(huán)島岸線長度比例

3.2 崇明環(huán)島濕地實際參與消浪的寬度空間分布特征

大潮升時崇明環(huán)島實際參與消浪的濕地寬度比小潮升時增加219 m,斷面寬度占比也有所增加(表3)。崇明島南岸實際參與消波的景觀寬度總體低于崇明東灘北部,而北部岸段實際參與消浪的景觀寬度空間分布表現(xiàn)為兩端寬中間窄(圖3)。盡管大潮升時整體入射波高增加,但崇明北灘附近實際參與消波景觀寬度增加并不明顯,大潮升期間實際參與消浪斷面寬度在840 m以上的岸段長度比例比小潮升增加30%(圖3)。大、小潮升下環(huán)島實際參與消波的景觀寬度占比空間分布大體相似,大潮升時崇明島南部岸段的實際參與消波的景觀寬度占比比小潮升有明顯提高(圖3),大潮升時斷面濕地整體利用率在90%以上的岸線總長占比相對小潮升時增加15%(圖3)。

3.3 不同濱海濕地景觀的消浪服務(wù)特征

結(jié)果顯示,在小潮升時,“光灘-蘆葦”類消散的波高偏低,而除“光灘”和“光灘-蘆葦”類型外其他類景觀消波高度均較高(>0.75 m)且消波效度接近100%,同時“光灘”與“光灘-蘆葦”實際參與消波的斷面寬度普遍較低,但“光灘”參與消波寬度占比是所有類型最高的,接近75%(圖4)。

大潮升時,不同景觀類型的實際消波高度有明顯增加,其中“光灘-蘆葦”類岸段平均消波高度比小潮升時高出0.7 m以上。除“光灘”外的其他濱海濕地景觀消波效度接近100%。大潮升下,部分景觀類型實際參與消波寬度的增幅與實際消弱波高的增幅不成正比；相比小潮升,大潮升時“光灘-蘆葦”消弱波高增幅接近200%,遠高于其參與消浪景觀寬度比例的增加(約30%),這一現(xiàn)象在“光灘-互花米草”類中也有明顯體現(xiàn)。除“光灘”和“光灘-蘆葦”兩種類型外,其他景觀斷面的實際消浪利用率普遍低于50%(圖4)。

表3 崇明環(huán)島濕地實際參與消波斷面寬度基本統(tǒng)計

圖3 崇明環(huán)島濕地景觀實際參與消波的寬度空間分布Fig.3 Spatial distribution of width of transects engaged in wave attenuation in wetlands around Chongming island括號中的數(shù)值代表處于該等級參與消浪的實際寬度或?qū)挾缺鹊陌抖伍L度總和占環(huán)島岸線長度比例

4 討論

目前,只有少數(shù)學(xué)者開展了區(qū)域乃至全球尺度的濕地消浪功能評估工作[14, 37],這些研究更關(guān)注濕地在極端事件下的作用。濱海濕地對常規(guī)情況下波浪的響應(yīng)似乎比極端事件更加敏感[38],而針對常規(guī)狀態(tài)下大尺度濱海濕地消浪功能空間分布評估并不多見,本研究通過集合GIS空間分析,進行了初步嘗試。

濱海地區(qū)物理環(huán)境因子與生態(tài)系統(tǒng)組成的空間分布及其相互作用異質(zhì)性導(dǎo)致濕地消浪服務(wù)的空間分布也具有異質(zhì)性[5]。潮汐作為濱海濕地中重要的環(huán)境因子,是影響不同岸段生態(tài)系統(tǒng)消波高度和效度的重要因素[20, 39]。潮汐條件直接影響潮灘被淹到時的水深、范圍和持續(xù)時間[40],水深與植株高度比對單位距離的植被消波效率有很大影響；在植物未被淹沒時,入射波高越大、植被寬度越大,對波浪的衰減作用越明顯[41]。長江口潮升表現(xiàn)為口外大于口內(nèi),崇明島南岸潮升小于北岸[42],島嶼南岸多為光灘與蘆葦組成的較窄潮灘,小潮升條件下這里的潮高達不到蘆葦?shù)纳L高程,對應(yīng)的岸段可能只有光灘發(fā)揮消浪作用,但光灘對波能消耗十分有限,因此,在小潮升時崇明南岸的消波效度偏低。但當水深足夠淹到蘆葦帶時,蘆葦群落將會發(fā)揮高效的消波作用。崇明環(huán)島濕地在常規(guī)狀態(tài)下平均消波效度與Narayan等[43]的全球性薈萃分析結(jié)果接近,表明在常規(guī)情況下,自然濕地的消波效度與人工潛堤相當,但對應(yīng)的生態(tài)修復(fù)成本最多是修筑潛堤的1/2,說明基于生態(tài)系統(tǒng)的海岸帶防護是一種具有較高效益的方案[43]。

研究表明,一個斷面上的所有生態(tài)系統(tǒng)并非都參與消波,大潮升時全島斷面參與消浪的平均寬度比例為71%,具體到不同景觀類型中這個比例差異性更加明顯,如“光灘-互花米草”景觀在大潮升時的實際參與比例不到37%。鄰近地點的野外觀測研究表明,即使是海三棱藨草這種株高較低的植物,消弱80%的入射波高也只需要185 m[44],而現(xiàn)實中崇明東灘海三棱藨草群落寬度遠大于185 m,這說明消浪服務(wù)在空間上具有非線性特征[22]。植被帶前緣的邊界效應(yīng)(boundary effect)是形成這種非線性特征的原因,即當波浪與植被帶前緣碰撞時,波高會急劇衰減,但隨后植物對波高的衰減強度會逐漸變?nèi)鮗16, 45]。因此,就消浪服務(wù)而言并不是所有的濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)都會發(fā)揮作用[5],在進行自然資本核算時需要考慮生態(tài)系統(tǒng)空間位置屬性對其實際價值評估的影響。

本研究可為海岸帶地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)管理與應(yīng)對長期氣候變化提供科技支持。崇明島南岸大部分岸段長久處于侵蝕狀態(tài)[31],迫切需要對特定岸段實施主動的生態(tài)修復(fù)措施。近10年來長江入海徑流量的增加為提高植被修復(fù)成功率增添了有力保障[46]。研究表明,“光灘-莎草科植物—蘆葦”的消浪效度較高,建議在特殊岸段的蘆葦群落前擴種海三棱藨草或藨草等植物,減輕海浪對自然岸線的沖擊。在大潮升時,斷面利用率在90%以上的岸段總長度增加了15%,這意味著一旦遭受風(fēng)暴潮等極端天氣,這類岸段的濱海濕地可能無法滿足防災(zāi)需求。對于此類岸段,應(yīng)該加強監(jiān)控和景觀布局優(yōu)化,可以在無植被岸段先通過輔助的工程措施抬升灘面后,再逐步擴增海三棱藨草或藨草,或在無植被覆蓋的低鹽度高潮灘引種一定寬度的高大喬木,如池杉、江南榿木、旱柳等[32]。整體而言,環(huán)島濱海濕地不適宜進行大規(guī)模的圍墾或向外建造更高標準的海塘,這是為確保在海平面上升時,有足夠的適宜空間供不同高程的濕地向陸遷移[2]。建議重新評估現(xiàn)有堤外植被與舊海塘的結(jié)合是否可以應(yīng)對極端事件[9],盡量減少破壞自然環(huán)境和浪費社會資源。

近海波浪多為不規(guī)則波,在不規(guī)則波情景下,模擬波浪在植物群落中的傳播過程更加復(fù)雜[16]。除水深/株高比外,風(fēng)速、風(fēng)向、基底性質(zhì)、生物量、植株密度、植株莖稈韌性等因素都會影響消浪的效果[8]。其中,莖稈柔韌性對消浪的影響是目前研究的熱點與難點[47],相關(guān)報道多見于基于材料模型的室內(nèi)水槽實驗研究[47-48],受研究技術(shù)的限制,目前難以將波浪要素的比例和植物模型的幾何比例以及現(xiàn)實環(huán)境進行有效統(tǒng)一[16],當研究尺度擴展到區(qū)域乃至全球時,許多關(guān)鍵數(shù)據(jù)獲取和參數(shù)量化更為困難[14, 28]。本研究在向區(qū)域尺度應(yīng)用時,改進了前人在使用模型時未考慮水深和景觀組成對消波影響的缺憾。研究所采用的kv經(jīng)驗公式綜合了全球各地具有不同生物量、植株密度的鹽沼野外觀測數(shù)據(jù),以彌補單一物種觀測樣本不足對參數(shù)擬合結(jié)果的影響。此外,研究區(qū)內(nèi)3種植物的高度和生長高程差異十分明顯[35],使用該模型可以在一定程度上體現(xiàn)3種植物群落在消浪效度上的相對差異。因此,該方法值得在更大空間尺度的研究中進行改進、驗證和應(yīng)用。河口海岸地區(qū)水動力條件與濕地植物的生理生態(tài)特征在不同季節(jié)表現(xiàn)并不一致。研究中使用的植被參數(shù)均在夏季采集,理論上是一年中植物消浪最有效的時期。目前僅有少數(shù)學(xué)者開展了植物在其他季節(jié)的消浪觀測[4, 44]；Schoutens等[4]在德國易北河河口的研究表明,當?shù)囟竞０毒哂懈鼜姷姆览诵枨?。長江口地區(qū)冬季平均波高較其他季節(jié)要高[42],這對應(yīng)用基于自然的濱海防護方案提出新的挑戰(zhàn),需要后續(xù)的研究來填補這項空缺。

5 結(jié)論

本研究結(jié)合GIS與Kobayashi指數(shù)形式波浪衰減模型,分別模擬了大、小潮升情景下崇明環(huán)島濕地消浪服務(wù)的空間分布,探究不同濱海濕地景觀的消波貢獻差異,填補了前人忽略對常規(guī)狀態(tài)下消波服務(wù)空間分布研究的空缺。結(jié)果表明,濕地消浪服務(wù)的各項指標隨潮升的增加而增強,大、小潮升條件下,環(huán)島濕地的平均消波高度分別為0.94,0.54 m與效度分別為83.6%、60.4%,崇明環(huán)島濕地消浪服務(wù)的空間分布是物理環(huán)境與生物因子的空分布及其相互作用異質(zhì)性的結(jié)果,濕地消波高度大體表現(xiàn)為北岸高于南岸,消波效度與消波高度的空間分布僅在小潮升下相似,大潮升時環(huán)島絕大部分岸段消波效度達到80%以上。濱海濕地消浪服務(wù)在空間上具有明顯的非線性特征；在大、小潮升條件下,環(huán)島各斷面實際參與消波的平均斷面寬度比分別為70.8%和55.1%,該指標在不同景觀類型之間的差異十分明顯。研究結(jié)果為相關(guān)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)評估和自然資本的精細化核算提供了依據(jù),也為鹽沼濕地生態(tài)修復(fù)規(guī)劃提供了參考。